Potencial de resiliência de áreas de Floresta Ombrófila Mista

Universidade Estadual de Londrina
PROJETO DE PESQUISA
POTENCIAL DE RESILIÊNCIA DE
ÁREAS DE FLORESTA OMBRÓFILA
MISTA IMPACTADAS POR AÇÃO
ANTRÓPICA
Coordenador: Luiz dos Anjos.
Colaboradores: Gabriela Menezes Bochio, Hugo Reis
Medeiros, José Marcelo Torezan, Larissa Corsini
Calsavara e Fernando José Ferneda Freitas.
Londrina 2012.
POTENCIAL DE RESILIÊNCIA DE ÁREAS DE FLORESTA OMBRÓFILA MISTA
IMPACTADAS POR AÇÃO ANTRÓPICA
Autores: Luiz dos Anjos e Gabriela Menezes Bochio
Introdução
As atividades antrópicas têm alterado em alguma medida o ambiente natural.
Extinção local de espécies é, por exemplo, comumente detectada em paisagens
florestais fragmentadas por ação antrópica (e.g. Debinski e Holt, 2000). O bioma Mata
Atlântica é considerado um dos principais hotspots de biodiversidade do planeta e uma
das atuais prioridades para conservação nos trópicos (Myers et al., 2000; Brooks et al.,
2002). Na porção ao sul do Brasil, mais especificamente o estado do Paraná, este bioma
apresenta o predomínio de três tipos de ecossistemas florestais: Ombrófila Densa,
Ombrófila Mista e Estacional Semidecidual.
Algumas formas de análise ambiental têm sido desenvolvidas para avaliar a
qualidade ambiental local e assim estabelecer locais prioritários para a conservação,
como os índices de Integridade Biótica, de Diversidade Funcional e de Serviços
Ecológicos. O primeiro Índice de Integridade Biótica (IIB) foi proposto por Karr (1981)
para avaliar assembléias de peixes de diferentes riachos da região centro-norte dos
Estados Unidos. Com base nos valores de IIB obtidos, Karr (1981) estabeleceu quais
riachos teriam prioridade de conservação em função de uma maior integridade biótica.
Assim assembléias de peixes serviram como indicadores biológicos da qualidade
ambiental. Tal procedimento de análise desenvolvido por Karr (1981) foi adotado para
outros grupos taxonômicos para obtenção do IIB em diversos tipos de ecossistemas. Na
verdade esta ferramenta de análise tem sido amplamente utilizada na integridade biótica
local em diversos ecossistemas, auxiliando os conservacionistas e os tomadores de
decisão no estabelecimento de prioridades para a conservação da biodiversidade (Pont
et al., 2006). As prioridades para conservação indicariam, por exemplo, áreas a serem
transformadas em Reservas ou áreas a serem restauradas.
Os grupos mais utilizados para obtenção de valores locais de IIB são plantas
(e.g. Mack, 2004), peixes (e.g. Lyons et al., 2000), anfíbios (e.g. Micacchione, 2002),
macroinvertebrados (e.g. Couceiro et al., 2012) e aves (e.g. Glennon e Porter, 2005). No
caso das aves, índices de integridade biótica já foram aplicados para diferentes tipos de
ambientes como, ambientes ripários (Bryce et al., 2002), ambientes de campos
(Coppedge et al., 2006) e ambientes florestais (O’Connell et al., 2007).
Os fragmentos florestais e suas comunidades de aves vêm sendo investigados há
vários anos nos diferentes tipos de ecossistemas florestais no estado do Paraná (e.g.
Anjos et al., 1997, Anjos et al., 2010, Anjos et al., 2011). Para grandes áreas contínuas
de floresta os padrões de diversidade e abundância das espécies de aves já estão bem
documentados para os três diferentes tipos florestais (Anjos et al., 2011). Na paisagem
fragmentada da floresta estacional semidecidual diversos fragmentos florestais variando
entre diferentes tamanhos e graus de conectividade já foram investigados (Anjos
2001a,b, Anjos et al., 2004, Anjos & Boçon, 1999; Gimenes e Anjos, 2003). Esses
estudos resultaram em padrões de sensibilidade local para várias espécies de aves
(Anjos, 2006), assim como possibilitaram a obtenção de valores de integridade biótica
para diversas localidades para este ecossistema florestal (IIB; Anjos et al., 2009). O IIB
foi formulado a partir de um estudo em 39 fragmentos florestais da região norte do
estado do Paraná. Esse índice utiliza 30 espécies de aves, dez em cada nível, em três
diferentes níveis de sensibilidade à fragmentação florestal; alta, média e baixa. O valor
do índice é calculado a partir de uma média ponderada entre o número de espécies
encontradas, nos locais de interesse, em cada nível de sensibilidade multiplicadas por
seus respectivos pesos (ver Anjos et al., 2009). De acordo com as estimativas desse
índice, o fragmento maior e mais preservado, o qual foi utilizado também como
referência, o Parque Estadual Mata dos Godoy (PEMG) foi o que apresentou o maior
valor de IIB. Um segundo fragmento com alta integridade biótica foi o fragmento não
considerado de grande porte (184 ha). Entretanto este segundo fragmento apresentava
ligação por um corredor florestal a outro fragmento de porte médio (393 ha), totalizando
uma grande área de floresta (577 ha). Fragmentos florestais menores, isolados e mais
perturbados (fragmentos urbanos) tendem a ter menores valores de IIB, como realmente
foi constatado na paisagem analisada (Anjos et al., 2009).
Dada a grande taxa de modificação de habitat pela ação antrópica é de grande
importância avaliar as mudanças na biodiversidade com diferentes tipos de abordagens
(Barraga’n et al., 2011). Para isso, além de IIB, temos outra ferramenta promissora que
é o Índice de Diversidade Funcional. Recentemente, estudos sobre a diversidade
biológica começaram a incorporar o conceito de diversidade funcional (Schleuter et al.,
2010). A definição mais utilizada na literatura para diversidade funcional é “o valor e a
variação das espécies e de suas características que influenciam o funcionamento das
comunidades” (Tilman, 2001). Ou seja, a diversidade funcional é um componente da
biodiversidade a qual expressa o grau de diferenças funcionais entre as espécies, isto é,
a forma como as espécies utilizam os recursos (Barraga’n et al., 2011). Dessa forma,
medir as estimativas de diversidade funcional significa medir a diversidade de
características funcionais, que são os componentes dos fenótipos dos organismos que
influenciam os processos na comunidade (Cianciaruso et al., 2009). Diversas medidas
de diversidade funcional estão surgindo dado o crescente interesse dentro da Ecologia
por esse tema (Cianciaruso et al., 2009). Assim, podemos investigar a diversidade
funcional com duas diferentes abordagens (Cianciaruso et al., 2009): medidas
categóricas e medidas contínuas. Essas medidas diferem no que diz respeito à
informação que contêm e na maneira com que quantificam a diversidade funcional
(Petchey e Gaston, 2006).
Na abordagem utilizando medidas categóricas, as espécies de uma comunidade
alvo são agrupadas de acordo com algum método de classificação, de maneira que
espécies dentro de um mesmo grupo funcional sejam mais similares entre si do que com
espécies de grupos funcionais diferentes (Cianciaruso et al., 2009), ou seja, a separação
das espécies em diferentes grupos funcionais atribui um papel funcional e suas relações
dentro do ecossistema (Buchman et al., 2007). Assim, cada categoria (grupo funcional)
de espécies desempenha uma função específica relacionada a processos biológicos do
ecossistema que podem variar desde a dieta, estrato e local de nidificação, e tipo de
habitat (Sekercioglu, 2006a). A perda de grupos específicos (por exemplo, a perda de
um ou vários grupos funcionais) pode resultar na desestabilização das comunidades
ecológicas além da perda imediata de agentes ecológicos (Gonzalez e Chaneton, 2002)
levando assim a importantes implicações para a funcionalidade ecossistêmica
(Sekercioglu, 2002, 2006a, 2006b). Essa abordagem categórica já foi utilizada para
investigar as diferenças no potencial de ocupação de grupos funcionais de aves em
fragmentos florestais com diferentes graus de perturbação antrópica e em
reflorestamentos de espécies vegetais nativas com diferentes idades em uma paisagem
fragmentada de floresta estacional semidecidual no norte do estado do Paraná (SantosJunior e Anjos, em elaboração). Nesse estudo, eles encontraram alterações na
composição de grupos funcionais ao longo do gradiente de perturbação, sendo que os
grupos mais exigentes ambientalmente estiveram presentes apenas no fragmento melhor
preservado (o fragmento utilizado como referência) e no reflorestamento mais antigo
(Santos-Junior e Anjos, em elaboração).
A abordagem que utiliza medidas contínuas não utiliza a separação em grupos
específicos; consiste em medir o grau de complementaridade entre as espécies em um
espaço n-dimensional de características funcionais (Petchey e Gaston, 2002). Ou seja,
mede a dispersão dos pontos (espécies) nesse espaço n-dimensional de características
funcionais (ver Cianciaruso et al., 2009). A partir dessa definição é construída uma
matriz com as espécies posicionadas nas linhas e as características funcionais nas
colunas, com o qual é calculado o índice de diversidade funcional (ver Petchey e Gaston
2002, 2007, Cianciaruso et al., 2009, Batalha et al., 2010). Grandes diferenças entre os
valores das características das espécies representam maior complementaridade de
características funcionais e assim maiores valores de índice de diversidade funcional
(Petchey e Gaston 2002, Batalha et al., 2010). A diversidade funcional é uma
ferramenta que pode ser utilizada para prever as consequências funcionais na mudança
na biota causadas por ação antrópica (e.g Chapin et al., 2000; Loreau et al., 2002),
mostrando-se mais interessante na avaliação e monitoramento de impactos ambientais
quando comparada com a riqueza de espécies (Ernst et al., 2006). Ela avalia o grau em
que as espécies realizam funções ecológicas semelhantes dentro de um dado
ecossistema, ou seja, o nível de redundância funcional (Bihn et al., 2010). Assim, medir
a diversidade funcional pode ser muito eficiente no que diz respeito à resistência do
ecossistema frente às perturbações.
Pouco ainda é conhecido sobre as potenciais conseqüências da perda da
diversidade funcional e o que isso acarreta para os serviços ecológicos. Serviços
ecológicos são “processos naturais prestados pelo ecossistema que beneficiam os seres
humanos” (Whelan et al., 2008). Assim, outra ferramenta importante é o Índice de
Serviços Ecológicos. As mudanças nas proporções de espécies em grupos funcionais
podem resultar na desestabilização das comunidades ecológicas além da perda imediata
de agentes ecológicos (Gonzalez e Chaneton, 2002). A perda de funções
desempenhadas por certas espécies especialistas podem não ser desempenhadas por
outras (Sekercioglu, 2006). Assim, alguns serviços ecossistêmicos fundamentais podem
ser comprometidos, como a polinização (Elmqvist et al., 2003; Anderson et al., 2011), a
dispersão de sementes (Howe e Smallwood, 1982; Nathan e Muller-Landau, 2000;
Cordeiro e Howe, 2003) e o controle de herbívoros (Van Bael et al., 2008; Tscharntke et
al., 2008; Barbaro e Battisti, 2011). Um estudo com enfoque no grupo aves e em
serviços ecológicos foi realizado em fragmentos florestais de floresta estacional
semidecidual com diferentes graus de perturbação antrópica e em reflorestamentos de
espécies vegetais nativas com diferentes idades na região norte do estado do Paraná
(Santos-Junior e Anjos, em elaboração). Aquele estudo investigou como a distribuição
das espécies de aves agrupadas em diferentes categorias de serviços ecológicos estaria
distribuída ao longo dessa paisagem perturbada (Santos-Junior e Anjos, em elaboração).
Eles encontraram que a estrutura dos serviços ecológicos prestados pelas aves sofreu
alterações significativas entre as áreas estudadas, sendo os serviços de dispersão e
controle de insetos os mais afetados nessa paisagem (Santos-Junior e Anjos, em
elaboração).
No caso da vegetação, uma ferramenta utilizada na avaliação da qualidade de
fragmentos florestais são os métodos conhecidos como de avaliação rápida (Abate
1992). O objetivo principal dos métodos de avaliação rápida consiste em avaliar o
estado ecológico de um ecossistema de forma rápida e barata utilizando um conjunto
finito de indicadores observáveis em campo (Abate, 1992; Sayre et al., 2000; Stapanian
et al., 2004; Allen, 2009). Um dos métodos de avaliação rápida mais promissor é a
Avaliação Ecológica Rápida (AER) que consiste basicamente em levantamentos
fléxiveis, acelerados e direcionados das espécies e tipos vegetacionais (Sayre et al.,
2000).
A AER foi originalmente desenvolvida pela organização não governamental The
Natural Conservancy (TNC). A primeira AER foi realizada na floresta subtropical
úmida de Mbaracayú no Paraguai com a finalidade de identificar habitats prioritários
para conservação (Abate, 1992). As AERs são de fácil utilização e reprodução e tem o
objetivo de reduzir o custo e o tempo gastos para avaliar o estado de conservação de
áreas naturais de interesse (Sayre et al., 2000; Allen, 2009). Diversos estudos
empregaram o método de AER para inferir o estado de conservação de ecossistemas
naturais, identificar áreas prioritárias para conservação da biodiversidade e para avaliar
a influência de impactos antrópicos sobre ecossistemas selecionados (Santos et al.,
2003; Fonseca et al., 2004; Allen, 2009). Uma AER foi aplicada para verificar o estado
de conservação de fragmentos florestais utilizando como indicadores a presença de
algumas espécies vegetais de relevância especial relacionadas com a comunidade
vegetal do ecossistema da Floresta Estacional Semidecidual, como por exemplo, epífitas
vasculares, palmiteiros (Euterpe edulis, Arecaceae) e Peroba Rosa (Aspidosperma
polyneuron, Apocynaceae; Medeiros e Torezan in press). Esse estudo foi realizado em
21 fragmentos florestais na região norte do Estado do Paraná. Os maiores valores
encontrados de AER foram para as duas maiores unidades de conservação da região; o
Parque Estadual Mata dos Godoy (PEMG) com aproximadamente 650 hectares (área de
referência) e o Parque Estadual Mata São Francisco (PEMSF) com aproximadamente
828 hectares. Em contrapartida, os menores valores de AER foram encontrados para os
fragmentos perturbados aqueles envoltos por uma matriz urbana ou de tamanhos muito
reduzidos (Medeiros e Torezan, in press). As AERs, por fornecerem informações
ecológicas básicas das comunidades locais e de suas ameaças de maneira direcionada,
são de fácil aplicação em campo e eficácia (Sayre et al., 2001). Mostram-se como
ferramenta ideal para a determinação da complexidade e assim, o estado de conservação
da vegetação do estrato inferior de uma floresta por exemplo.
Em paisagens com o predomínio da Floresta Ombrófila Mista, um estudo
utilizando técnicas de sensoriamento remoto e visitas a campo avaliou o estado de
conservação dos remanescentes florestais onde este tipo florestal se apresenta em maior
extensão; o estado do Paraná (Castella e Britez, 2004). Foi realizado o mapeamento e o
diagnostico da diversidade com base nos estágios sucessionais da vegetação
considerando uma gradação de menor para maior diversidade. As florestas denominadas
como em estágio inicial de sucessão compreenderam as florestas intensamente
exploradas, normalmente apresentando apenas um estrato, baixa diversidade florística e
estágios iniciais de recuperação do solo. As florestas em estágio médio de sucessão
compreenderam diferentes situações como; áreas abandonadas em processo de
recuperação e áreas de florestas desenvolvidas e que foram intensamente degradadas,
mas que conservaram ainda certa diversidade florística. Já as florestas em estágio
avançado de sucessão compreenderam as florestas de maior diversidade, apresentando
um sub-bosque bem desenvolvido, maior variedade de epífitas e uma estratificação
acentuada. Além também do mapeamento dos reflorestamentos. Os autores verificaram
que apenas 0,8% da Floresta Ombrófila Mista se encontra em estágio avançado, ou seja,
menos de 1% se encontra com alta diversidade, sendo que a distribuição espacial desses
remanescentes apresenta-se dispersa em fragmentos pequenos e médios (Castella e
Britez, 2004). Assim, torna-se muito importante identificar dentre as áreas denominadas
de estágio médio de sucessão quais seriam mais adequadas para conservação ou
restauração.
A seleção destas áreas seria desenvolvida com base nos valores dos Índices de
Integridade Biótica, Índices de Diversidade Funcional e Índices de Serviços Ecológicos
obtidos a partir de dados de aves e nos valores de Avaliações Ecológicas Rápidas
obtidas a partir de dados da vegetação. Sugere-se que os valores mais altos destes
índices indicam as áreas com maior potencial de resiliência, isto é de recuperação
integral de qualidade biótica. O termo resiliência, conforme Holling (1973) é a
capacidade intrínseca de um sistema em manter sua integridade no decorrer do tempo,
sobretudo em relação a pressões externas. Em outras palavras, é a quantidade de
distúrbios que um sistema consegue absorver e ainda permanecer em suas condições
normais de funcionamento.
Estudos sobre a estrutura e composição da avifauna em floresta ombrófila mista
foram desenvolvidos em três das áreas melhor preservadas deste ecossistema no Estado
do Paraná: Floresta Nacional de Irati (município de Irati), Parque Ecológico da Klabin
(município de Telêmaco Borba) e Reserva Pública do Patrimônio Natural do Tarumã
(município de Palmeira; Anjos et al., em elaboração). Estes estudos permitem definir os
parâmetros da composição e estrutura da avifauna em situação primitiva (com reduzido
impacto antrópico). Por outro lado, também já está disponível dados da avifauna em
áreas impactadas, como em plantações de Araucária e Pinus (Volpato et al., 2010;
Boesing e Anjos, em elaboração) e em mata secundária (Boesing e Anjos, em
elaboração). Assim, também está disponível dados que permitem avaliar quais
alterações na estrutura e composição da avifauna que ocorrem em áreas impactadas.
Desta forma, neste estudo espera-se investigar quais valores dos índices de
avaliação ambiental citados acima são alcançados pelas áreas de floresta ombrófila
mista que estão no estágio médio de sucessão, as quais foram definidas em Castella e
Britez (2004). Dados de Aves seriam utilizados para obter os seguintes Índices: Índices
de Integridade Biótica, Índices de Diversidade Funcional e Índices de Serviços
Ecológicos e dados de vegetação para obter valores de Avaliações Ecológicas Rápidas.
A hipótese é que a partir de uma determinada densidade e complexidade da vegetação
do estrato inferior obtido a partir da Avaliação Ecológica Rápida haveria maiores
valores dos diversos índices em relação a aves, especialmente de diversidade funcional
e de serviços ecológicos. Áreas que atingirem aqueles valores nos diversos índices
teriam forte capacidade de resiliência, isto é, de recuperar a qualidade ambiental de uma
floresta ombrófila mista primitiva. Tais áreas poderiam ser indicadas então como
prioritárias à conservação do ecossistema da floresta ombrófila mista, embora tenham
um certo grau de perturbação antrópica.
Síntese da Proposta:
A Floresta Ombrófila Mista no estado do Paraná sofreu intenso processo de
fragmentação e degradação, restando menos de 1% da sua área original com alta
diversidade biológica. Este projeto pretende investigar quais as características das áreas
florestais consideradas por Castella e Britez (2004) em estagio médio de sucessão, ou
seja, quais áreas com diferentes graus de perturbação estariam mais adequadas para
receber esforços de conservação ou restauração. Para identificar estas áreas 4 diferentes
índices são obtidos: Índice de Integridade Biótica, Índice de Diversidade Funcional,
Índice de Serviços Ecológicos e Avaliação Ecológica Rápida. Serão investigadas 12
áreas florestais consideradas em estágio médio de sucessão por Castella e Britez (2004)
em três regiões do estado do Paraná: Turvo, Irati, Telêmaco-Borba. Os Índices de
Integridade Biótica, de Diversidade Funcional e de Serviços Ecológicos utilizam-se de
dados de aves e o de Avaliação Ecológica Rápida de dados de vegetação. Assim esperase que as áreas que atingirem aqueles valores nos diversos índices teriam forte
capacidade de resiliência. Assim será possível selecionar as áreas mais adequadas para
serem transformadas em Unidades de Conservação. Isto permitiria aumentar assim a
área protegida da floresta ombrófila mista no Estado do Paraná. Como resultado
adicional espera-se obter um protocolo para avaliação da Integridade Biótica do
ecossistema da Floresta Ombrófila Mista utilizando-se de ferramentas facilmente
aplicadas em campo e de baixo custo.
Justificativa:
O Estado do Paraná apresenta apenas 0,8% da sua área de floresta ombrófila
mista em estado de conservação próximo a uma condição natural (Castella e Britez,
2004). Algumas destas áreas estão protegidas, como a Floresta Nacional de Irati e o
Parque Estadual das Araucárias. Castella e Britez (2004) consideraram que o restante da
floresta com araucária está impactada por ação antrópica. Porém, Castella e Britez
(2004) sugeriram que poderiam existir áreas de floresta ombrófila mista que
apresentariam níveis satisfatórios de conservação, apesar de terem sido alteradas por
ação antrópica. Seria assim possível recuperar algumas destas áreas impactadas para que
se tornem Unidades de Conservação o que aumentaria a área protegida do ecossistema
da floresta ombrófila mista no Estado do Paraná.
Castella e Britez (2004) definiram dentre as áreas impactadas dois tipos: (1)
aquelas denominadas em estágio inicial de sucessão e (2) aquelas denominadas em
estágio médio de sucessão. Castella e Britez (2004) determinaram áreas de estágio
médio de sucessão, como áreas abandonadas e não degradadas ou áreas abandonadas e
em processo de recuperação ou áreas de florestas desenvolvidas e que foram
intensamente degradadas, mas que conservaram ainda certa diversidade florística. É a
partir deste tipo de áreas impactadas que este projeto pretende selecionar locais com
maior potencial de resiliência e que poderiam se transformar em Unidades de
Conservação. No presente projeto pretende- se investigar quais as características da
vegetação de locais com alto potencial de resiliência em áreas degradadas de floresta
ombrófila mista. A hipótese é que a partir de uma determinada densidade e
complexidade do estrato inferior haveria forte capacidade de resiliência do ecossistema
de floresta ombrófila mista.
Metodologia:
Áreas de estudo:
O estudo será realizado em três regiões da Floresta Ombrófila Mista. Estas três
regiões foram selecionadas porque a vegetação, segundo Castella e Britez (2004), se
encontra com certo nível de degradação, os quais eles consideraram em estágio médio
de sucessão. Estas florestas em estágio médio de sucessão apresentam um conjunto de
situações distintas: desde áreas abandonadas em processo de recuperação ou de áreas de
florestas bem desenvolvidas com intensa degradação. Essas áreas intermediárias
apresentam uma estrutura florestal desenvolvida com árvores de grande porte e maior
número de herbáceas, de plantas arbustivas e de epífitas quando comparada com as em
estágio inicial de sucessão (Castella e Britez 2004). Para cada região de estudo serão
selecionados quatro locais de floresta ombrófila mista, o que totaliza 12 locais de
amostragem a serem avaliados no presente estudo.
A primeira região de estudo está localizada próxima a cidade de Irati-PR a qual
corresponde à carta 2854 (ver Castella e Britez 2004). A maioria das áreas florestais
encontradas nesta região apresenta-se como estágio médio de sucessão com baixa
frequência de lianas e uma maior quantidade de epífitas, com alta a média ocorrência de
indivíduos de Araucaria angustifolia medindo em altura de até 18 metros. O sub-bosque
encontra-se bastante degradado devido a atividades de pastoreio e do cultivo de erva–
mate. Uma grande ameaça na região é a extração seletiva de madeira.
A segunda região está localizada próxima à cidade de Telêmaco-Borba-PR,
correspondente da carta 2806 (ver Castella e Britez 2004). As áreas florestais
encontradas nesta região apresentam-se em estágio médio de sucessão com apenas um
estrato arbóreo, as árvores variando em diâmetros entre 5-30 cm com aproximadamente
15 metros de altura. Poucos indivíduos de Araucaria angustifólia estão presentes, os
que estão presentes chegam até 25 metros de altura. Juntamente a estas áreas florestais
encontram-se grandes extensões de reflorestamentos, principalmente na área da reserva
da Fazenda Monte Alegre pertencente à empresa Klabin de Papel e Celulose. As
principais ameaças nesta região estão relacionadas às queimadas para abertura de áreas
de pastagens.
A terceira região está localizada próxima à cidade de Turvo-PR,
correspondendo à carta 2837 (ver Castella e Britez 2004). As áreas florestais em estágio
médio de sucessão apresentam poucas lianas e epífitas, encontram-se indivíduos
esporádicos de Araucaria angustifólia atingindo alturas de até 22 metros. As principais
ameaças são a extração seletiva de madeira e a interrupção no desenvolvimento da
regeneração natural, devido à extração da erva-mate e pastoreio, comuns na região.
Amostragens de Aves:
A meta no presente estudo é obter a composição da comunidade de aves nas
áreas de florestas degradadas selecionadas. As etapas de campo serão realizadas sempre
nos meses de primavera e verão; época do período reprodutivo da maioria das aves, fato
que as tornam mais conspícuas, aumentando a possibilidade de detecção de espécies
consideradas mais raras (Esquivel e Peris, 2008). A amostragem em cada local será
realizada da mesma maneira utilizando-se o método distance sampling-line transects
(Bibby et al.,1992), no qual uma transecção medindo 1 km de comprimento será
percorrida a uma velocidade constante de 2 km/h e todos as espécies detectadas serão
registradas através de contato auditivo ou visual. A transecção será percorrida durante
quatro dias consecutivos no período das 6h 00min e 10h 00min, período de maior
atividade das aves (Gilardi e Munn, 1998). Sabe-se que quatro manhãs são suficientes
para o registro de uma considerável (84%) proporção de espécies de aves em grupos de
quatro dias (Anjos, 2007). Serão utilizados para tal, binóculos Nikon 8x42, guias de
campo e bloco de anotações.
A partir dos dados de composição das espécies de aves é possível determinar os
três índices de avaliação ambiental: (1) Índice de Integridade Biótica, (2) Índice de
Diversidade Funcional e (3) Índice de Serviços Ecológicos.
1. Índice de Integridade Biótica:
Para calcular os valores de índices de integridade biótica será utilizada a
abordagem desenvolvida por Anjos et al. (2009) com adaptações para a floresta
ombrófila mista. No índice de integridade biótica, três níveis de sensibilidade à
fragmentação florestal são considerados: alto, médio e baixo. Para determinar a
sensibilidade de aves da floresta ombrófila mista utilizamos dados sobre as espécies de
aves em diferentes situações de perturbação (Volpato et al., 2010; Boesing e Anjos, em
elaboração). Assim, espécies restritas às florestas maduras são consideradas de alta
sensibilidade. As espécies que ocorreram na floresta madura e com menor abundância
nas secundárias e/ou reflorestamentos são consideradas como de média sensibilidade; e
as espécies com maior abundância nas áreas perturbadas são consideradas como de
baixa sensibilidade (ver tabela 1). O critério para seleção de 30 espécies foi baseado na
alta detecção das espécies de aves durante primavera e verão (Bochio e Anjos, 2012).
Para a composição do Índice de Integridade Biótica (IIB) seguiu-se o proposto
por Anjos et al. (2009), a partir da seguinte fórmula:
Onde,
AS = número de espécies que apresentam alta sensibilidade;
MS = número de espécies que apresentam média sensibilidade;
BS = número de espécies que apresentam baixa sensibilidade.
Tabela 1: Espécies de aves utilizadas para o cálculo do Índice de Integridade Biótica
adaptado para a Floresta Ombrófila Mista. As espécies estão organizadas de acordo com
seus níveis de sensibilidade.
Alta Sensibilidade: Odontophorus capueira, Mackenziaena severa, Grallaria varia,
Trogon rufus, Psiloramphus guttatus, Chamaeza campanisona, Sclerurus scansor,
Atilla phoenicurus, Saltator fuliginosus e Heliobletus contaminatus
Média Sensibilidade: Trogon surrucura, Piculus aurulentus, Sitassomus griseicapillus,
Lepidocolaptes falcinellus, Platyrinchus mistaceus, Chiroxiphia caudata, Schiffornis
virescens, Turdus albicolis, Hemithraupis guira e Parula pityaumi
Baixa Sensibilidade: Thamnophilus caerulescens, Dysithamnus mentalis, Drymophila
malura, Dendrocolaptes platyrostris, Synallaxis spixi, Synallaxis cinerascens,
Myiodinastes maculatus, Pachyramphus polychopterus, Saltator similis e Pyhrrocoma
ruficeps
2. Índice de Diversidade Funcional:
Para calcular os valores de índices de diversidade funcional o cálculo está
baseado nos fundamentos de uma análise de agrupamento e consiste em quatro etapas
(Petchey e Gaston 2007; Batalha et al. 2010): a) obter uma matriz de características
funcionais, b) converter a matriz de características em uma matriz de distância, c)
realizar o agrupamento da matriz de distância para produzir um dendrograma e d)
calcular o comprimento total das ramificações do dendrograma que ligam todas as
espécies de uma determinada assembleia. Para construir a matriz de características será
utilizado as características funcionais que já foram utilizadas em outros estudos
envolvendo a estrutura funcional de comunidades de aves (Batalha et al., 2010, NetoHidasi et al., 2012) como por exemplo: massa corporal, dieta, método de forrageio,
substrato de forrageio e período de atividade. Esses dados serão compilados a partir de
literatura especifica. Para produzir a matriz de distância e o dendrograma serão
utilizadas as mesmas abordagens utilizadas em Batalha et al. (2010). Assim, é calculado
para cada uma das 12 áreas florestais deste estudo um índice de diversidade funcional
que será padronizado para variar entre 0.0 (baixa diversidade funcional) até 1.0 (alta
diversidade funcional; ver Batalha et al. 2010).
3. Índice de Serviços Ecológicos:
Para a separação das espécies de aves nos diferentes serviços ecológicos será
utilizada a abordagem adotada em Santos-Junior e Anjos (em elaboração). As espécies de
aves serão categorizadas primeiramente em diferentes grupos funcionais baseando-se em
características como dieta/estrato de forrageio, e no caso dos frugívoros incluiu-se a separação
do grupo por massa corporal. São elas: insetívoros de bambu (BIN), carnívoros (CAR);
insetívoros de dossel (CIN); granívoros de borda (EGR); grandes frugívoros (LFR) massa
corporal > 80,1g; pequenos frugívoros (SFR), massa corporal < 80g; insetívoros de folha
(LIN); nectarívoro/insetívoro (NEC); insetívoros noturnos (NOI); onívoro/insetívoro (OIN);
onívoro (OMN); granívoros terrestres (TGR); insetívoros terrestres (TIN); insetívoros de
tronco e galhos (TTI) e insetívoros de sub-bosque (UIN). Para então serem agrupadas em
categorias de serviços ecológicos, baseando-se na terminologia proposta por Sekercioglu
(2010): consumidores de sementes, rapinantes, polinizadores, insetívoros, engenheiros do
ecossistema e os dispersores. Serão consideradas nestas categorias apenas espécies que
melhor caracterizam tais serviços, sendo excluídas espécies generalistas na dieta ou no uso de
habitat. Para a construção do índice de serviços ecológicos será utilizado o índice de
diversidade de Shannon, o qual mensura a diversidade de dados categóricos. Assim, se
verificará a diversidade dentro das categorias dos serviços ecológicos para cada local.
Avaliação estatística entre os valores obtidos do Índice de Shannon será processada por
análise de variância (teste-t; α = 0,05).
Amostragens da Vegetação:
Para quantificar o estado de conservação da vegetação será aplicada a técnica de
Avaliação Ecológica Rápida (AER) desenvolvida por Medeiros e Torezan (in press).
Esta técnica foi desenvolvida para avaliar o estado de conservação de fragmentos de
Floresta Estacional Semidecidual e está sendo adaptada para ser também utilizada na
Floresta Ombrófila Mista. A AER consiste na verificação de alguns critérios
rapidamente identificados em campo por meio de avaliações visuais. A AER adaptada
leva em consideração elementos relacionados à estrutura florestal como eco-unidades e
a presença de algumas espécies vegetais de relevância especial para a floresta ombrófila
mista, como o xaxim (Dicksonia sellowiana) e erva-mate (Ilex paraguariensis), entre
outras que foram elencadas em onze variáveis ecológicas (ver Tabela 2).
Tabela 2: Variáveis da AER, atributos e escala ordinal de valores de integridade
biológica para cada uma das variáveis sendo 1 integridade mínima e 5 integridade
máxima.
Variáveis
1 - Cobertura de
Escala Ordinal de 1 (menor integridade) a 5 (maior integridade).
1
2
3
4
5
>80% de
Entre 50 a
Até 5 cm com
Até 10 cm,
>10 cm,
serapilheira
solo nu
70% de solo
nu e até 2
cm
presença de
trama de raízes
pouco
desenvolvida
presença de
trama de
raízes
desenvolvida
presença de
folhas, ramos,
galhos, troncos
e trama de
raízes bem
desenvolvida
2 - Árvores
mortas em pé
Acima de 4
Até 4
3
2
Até 1
3 – Gramíneas
exóticas
>70% de
CH*
Entre 50 a
70% de CH
Entre 20 a 50%
de CH
Entre 5 a
20% de CH
Ausente
4 – Outras
exóticas
Acima de 6
Até 6
Até 3
Até 1
Ausente
5 - Eco-unidades
Clareira
com muito
samambaia
Clareira
com pouca
samambaia
6 – Guabiroba
(Campomanesia
xanthocarpa)
ausente
Só em
regeneração
Até 1
Até 2
Acima de 2
7 - Epífitas
vasculares
Apenas
avasculares
Até 1
Até 2
Até 3
Acima de 3
8 – Erva mate
(Ilex
paraguariensis)
Ausente
1
2
3
Acima de 3
9–
Xaxim(Dicksonia
sellowiana
(Pres.) Hook)
ausente
Só em
regeneração
Até 1
Até 2
Acima de 2
10 - Jeriva
(Syagrus romanz
offiana (Cham.)
Glassman)
Só em
regeneração
1
Até 2
Até 3
Acima de 3
1
2
3
4
Acima de 4
11 – – Vacum
(Allophylus
edulis (St. Hil.)
Radlk.
Capoeira com
Dossel aberto Dossel fechado
sub-bosque
até 60% de
até 10% de
denso e com
luminosidade luminosidade
dossel baixo (até
10 metros) e
aberto
O critério utilizado na seleção das variáveis ecológicas levou em consideração a
inclusão de indicadores ecológicos relacionados à comunidade vegetal da floresta
ombrófila mista facilmente observáveis em campo. As 11 variáveis ecológicas foram
selecionadas com base em revisão de literatura (Castella e Britez, 2004). Os critérios
utilizados para a seleção das espécies de relevância especial foram: distribuição
geográfica, características morfológicas e estruturais marcantes e serviços ecológicos. E
são elas: a guabiroba (Campomanesia xanthocarpa), a erva-mate (Ilex paraguariensis),
o xaxim (Dicksonia sellowiana), o jerivá (Syagrus romanzoffiana) e o vacum
(Allophylus edulis (St. Hil.) Radlk.)
A AER será aplicada ao longo da mesma transecção utilizada na amostragem
das aves. Ao longo da transecção serão delimitados diversos trechos com comprimento
de 100 metros. Nesses trechos serão alocados pontos fixo de avaliação a cada 30 metros
totalizando três pontos de avaliação por trecho até completar o comprimento total da
transecção. Em cada ponto fixo é utilizado um gabarito e uma escala ordinal de 1
(integridade muito baixa) a 5 (integridade excelente). Através da soma das onze
variáveis será medida a integridade biológica de cada ponto de avaliação. Para
determinar o valor da AER de cada local, primeiro é calculada uma média amostral dos
três pontos de observação de cada trecho e depois uma média dos valores de cada trecho
para assim determinar o valor de AER local.
Plano de Ação, incluindo objetivos específicos, indicadores, metas e Atividades:
O presente projeto será dividido em três etapas de campo, onde cada etapa será
realizada em cada uma das três regiões no estado do Paraná. As investigações serão
iniciadas na região de Turvo – PR, seguida da região de Irati- PR e por último a região
de Telêmaco-Borba- PR. O objetivo em cada região de estudo é obter a qualidade
ambiental de quatro áreas florestais com predomínio de Floresta Ombrofila Mista em
estágio médio de sucessão como definidas por Castella e Britez (2004). As etapas em
cada região serão realizadas da seguinte forma: (1) amostragens de campo para obter a
composição das espécies de aves e da vegetação; (2) obtenção e avaliação dos índices
de integridade biótica, diversidade funcional e de serviços ecológicos baseados nos
dados de campo de aves e de índices de avaliação ecológica rápida baseada nos dados
de campo de vegetação; (3) Com base nos valores dos índices de integridade biótica,
índices de diversidade funcional e de serviços ecológicos será obtida uma média para
cada local; (4) A partir da média obtida do item anterior será realizada uma correlação
com os valores da AER; (5) O valor de AER que indicará locais com alto potencial de
resiliência será identificado a partir de descontinuidade na correlação do item anterior.
Resultados esperados:
Com a conclusão do projeto será possível:
1- Identificar as características da vegetação de locais com alto potencial de resiliência
do ecossistema da floresta ombrófila mista. Tais locais, atualmente com algum nível de
degradação, serão indicados como áreas propícias a se tornarem Unidades de
Conservação, aumentando a extensão de áreas protegidas naquele tipo de ecossistema.
2- Estabelecer um protocolo para avaliação da Integridade Biótica do ecossistema da
Floresta Ombrófila Mista utilizando-se de ferramentas facilmente aplicadas em campo,
de baixo custo e que podem ser utilizadas em curto espaço de tempo. Tal protocolo
deverá auxiliar na definição de estratégias e prioridades para a conservação, ou mesmo
de avaliações de impactos ambientais, no ecossistema de floresta ombrófila mista por
fornecer valores numéricos objetivos e de fácil interpretação.
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